黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽特性及機(jī)制

蔣善慶王曉昌

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黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽特性及機(jī)制

蔣善慶1，2，3，王曉昌1，2，3

（1國家城市非傳統(tǒng)水資源開發(fā)利用國際科技合作基地，陜西西安710055；2西北水資源與環(huán)境生態(tài)教育部重點實驗室，陜西西安710055；3西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院，陜西西安710055）

從源分離尿液中回收磷既能減少城市污水中近50%的磷負(fù)荷，又可以促進(jìn)磷資源的可持續(xù)循環(huán)。本研究利用物理篩分（≤100μm）后的天然黃土顆粒作為吸附材料來回收水解尿液中的磷酸鹽，重點考察了其對磷酸鹽的吸附性能及該過程的作用機(jī)制。另外，還建立了吸附動力學(xué)和等溫線方程，并且討論了初始pH和接觸時間對吸附過程的影響。研究結(jié)果表明，黃土顆粒對水解尿液中磷酸鹽具有較強的吸附能力，初始pH是影響其對磷酸鹽吸附性能的主要因素，最大吸附容量發(fā)生在初始pH為10.0時，可達(dá)到5.28mg/g。黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽的主要作用機(jī)制是≡M—OH官能團(tuán)與磷酸根的配位交換反應(yīng)、羥基磷酸鈣沉淀反應(yīng)及磷酸銨鎂沉淀反應(yīng)，并且水解尿液中高氨氮濃度對黃土顆粒吸附磷酸鹽具有促進(jìn)作用。另外，該吸附過程符合偽二級（22=0.998）動力學(xué)方程且吸附規(guī)律符合Freundlich（F2=0.990）等溫線方程。

黃土顆粒；吸附；配位交換；沉淀；動力學(xué)；等溫線

磷（P）是所有生命體不可或缺的營養(yǎng)元素之一，且是一種不可再生資源[1]。當(dāng)前，全球磷礦正日趨減少，據(jù)預(yù)測其在未來一百年將耗盡[2]。尿液中含有高濃度磷，傳統(tǒng)的排水模式將其輸送至污水廠集中處理，不僅增加了清潔水資源的消耗且復(fù)雜了磷的去除與回收[3]。20世紀(jì)末，瑞典國際發(fā)展合作署提出了“生態(tài)衛(wèi)生”理念[4]，其強調(diào)源頭收集尿液并從中回收磷，最終將含磷產(chǎn)物作為肥料回歸農(nóng)田，形成磷的“人體-土壤-食物-人體”的閉合循環(huán)。這種方式不但可以降低污水廠的除磷負(fù)荷，而且能夠促進(jìn)磷資源的循環(huán)管理。

前人詳細(xì)總結(jié)了從尿液或廢水中回收磷的方法[5-6]，其中以磷酸銨鎂沉淀法回收鳥糞石（MgNH4PO4·6H2O，簡稱MAP）最受青睞，原因在于鳥糞石中磷含量高達(dá)51.8%（以P2O5計），且可作為優(yōu)質(zhì)的緩釋肥料[7-9]。但是，復(fù)雜的操作技術(shù)、大量的鎂源投加和高昂的運行費用等特點限制了其在發(fā)展中國家的廣泛應(yīng)用[10]。相比較，吸附法操作簡便且速度更快。目前，從尿液等含磷污水中回收磷的吸附材料主要有樹脂[11-12]、合成金屬氧化 物[13-14]、工礦廢渣[15-17]和天然黏土礦物（高嶺土[18]、蒙脫石[19]、膨潤土[20-21]、凹凸棒土[22]和坡縷石[23]等）。其中，天然黏土礦物以無二次污染，吸附磷之后可直接作為肥料用于農(nóng)業(yè)等優(yōu)點而受到越來越多的關(guān)注。

黃土是黏土的一種，經(jīng)濟(jì)環(huán)保，廣泛分布于世界各地，在中國，其主要分布于西北地區(qū)[24]。黃土顆粒中含有大量有機(jī)質(zhì)和金屬氧化物，且具有比表面積大、滲透能力強和孔隙度高等特點，顯示其優(yōu)良的吸附潛力。當(dāng)前，黃土顆粒作為吸附材料主要用于去除廢水中重金屬[25-27]，關(guān)于其吸附回收廢水中磷的報道甚少。截至目前，相關(guān)研究[28]主要考察了黃土顆粒吸附生活污水中磷酸鹽的特性和主要影響因素，但是對吸附過程的主要作用機(jī)制仍不明確。另外，相比于一般生活污水，尿液中磷酸鹽濃度要高于其數(shù)百倍，而且尿液的物化性質(zhì)更加復(fù)雜，因此，具體的吸附特性仍需進(jìn)一步探討。

本研究試圖利用天然的黃土顆粒直接吸附回收水解尿液中磷酸鹽，主要目標(biāo)是考察其對水解尿液中磷酸鹽的吸附能力和特性，并進(jìn)一步明確該吸附過程的主要作用機(jī)制。

1 實驗部分

1.1 實驗材料

未稀釋的新鮮尿液收集于校園內(nèi)某辦公樓一個改造后的無水小便器，由于收集管道中含有大量的細(xì)菌可代謝脲酶，實際收集的未稀釋尿液在儲存一周后已經(jīng)完全水解。為了能夠獲得更加精準(zhǔn)的實驗數(shù)據(jù)，采用0.45μm的濾膜去除了水解過程中產(chǎn)生的沉淀物。另外，為了明確黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽的主要作用機(jī)制，采用適量的磷酸二氫鉀（優(yōu)級純，科密歐，天津）和去離子水配置與水解尿液等含磷量的磷酸鹽溶液用于吸附對比實驗。

本實驗所用的黃土顆粒開挖于西安某高校校園內(nèi)某表層20cm深的土壤（去除表面雜質(zhì)），經(jīng)風(fēng)干、105℃±2℃干燥-冷卻-篩分（≤100μm）后直接用于吸附實驗（不作任何物理或化學(xué)性質(zhì)改變）。水解尿液、磷酸鹽溶液及黃土顆粒的主要理化性質(zhì)見表1。

表1 水解尿液、磷酸鹽溶液及黃土顆粒的主要理化性質(zhì)

1.2 吸附實驗

對于每批次的吸附實驗，均稱取等量（1g）的黃土顆粒加入到一個裝有50mL某濃度水解尿液的圓柱形帶蓋聚乙烯瓶中，扣緊蓋子后來回震蕩多次，最后靜置在常溫下（25℃±2℃）。每批次的吸附實驗均有平行對照（對照實驗中不含黃土顆粒）。吸附平衡后的樣品立即用0.45μm的濾膜進(jìn)行過濾來將黃土顆粒從水解尿液/磷酸鹽溶液中分離出來以檢測其磷酸鹽濃度和pH。

1.2.1 初始pH影響

1g黃土顆粒分別加入到50mL不同初始pH（4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.2、10.0、11.0、12.0）的等磷濃度（302.2mg/L）的水解尿液和磷酸鹽溶液中（其中初始pH為9.2時的水解尿液為原始態(tài)，不進(jìn)行pH調(diào)節(jié)），其初始pH用0.5～12.0mol/L的HCl和0.5～10.0mol/L的NaOH進(jìn)行調(diào)節(jié)，吸附反應(yīng)的接觸時間控制為24h。

1.2.2 接觸時間影響及吸附動力學(xué)

1g黃土顆粒分別加入到13份50mL磷酸鹽濃度為302.2mg/L的水解尿液中，其接觸時間分別控制為1min、2min、3min、5min、10min、20min，30min、1h、2h、4h、6h、12h和24h（初始pH為10.0）。

1.2.3 吸附等溫線

1g黃土顆粒分別加入到7個磷酸鹽初始濃度分別為302.2mg/L、201.4mg/L、175.3mg/L、100.2mg/L、60.1mg/L、30.2mg/L、15.0mg/L的水解尿液中（用去離子水稀釋），初始pH為10.0，接觸時間為24h。

1.3 分析儀器及方法

天然黃土顆粒的主要組成采用X射線熒光光譜（XRF；MIDEX，SPECTRO，德國）進(jìn)行分析。黃土顆粒吸附前后表面的微觀形態(tài)和成分的變化利用掃描電子顯微鏡（SEM；Quanta 600FEG，F(xiàn)EI，美國）和能譜（EDS；INCA Energy 350，OXFORD，英國）來分析。另外，BET比表面積分析儀（V-Sorb2800P；GAPP，中國）用來分析黃土顆粒吸附磷酸鹽前后的比表面積變化。黃土顆粒吸附前后的元素和化學(xué)狀態(tài)變化利用X射線光電子能譜（XPS；K-Alpha；Thermo Scientific，美國）來分析，且P 2p、Ca 2p和O 1s 等高精度峰進(jìn)一步利用分峰軟件XPS-peak進(jìn)行分析。陽離子色譜儀（792Basic IC；Metrohm，瑞士）用來分析水解尿液中的金屬元素鉀和鎂的含量，其總氮、氨氮、總磷及磷酸鹽的濃度利用紫外-可見分光光度計（TU-1901；PERSEE，中國）來測定[29]。所有實驗樣品均檢測3次，實驗數(shù)據(jù)用均值和標(biāo)準(zhǔn)偏差（±SD）來表示。

2 結(jié)果與討論

2.1 吸附前后表征

圖1為黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽前后的掃描電子顯微鏡（SEM）圖片（放大20000倍），可以清晰地看到原始黃土顆粒的表面由一些不規(guī)則紋理堆疊在一起且分布著不均勻的孔隙[圖1(a)]，而吸附后其表面多數(shù)孔隙被堵塞且包裹著許多細(xì)小的球狀物質(zhì)[圖1(b)]。相應(yīng)地吸附前后其BET比表面積也由最初的22.37m2/g減小到16.94m2/g，揭示了黃土顆粒對磷酸鹽的有效吸附過程。另外，圖2顯示了吸附后黃土顆粒表面簇?fù)淼那驙钗镔|(zhì) [圖1(b)中方框內(nèi)]的EDS能譜圖，由此可初步判斷這些球狀物質(zhì)主要由Ca、Mg、P和O等組成，具體成分及形成機(jī)制進(jìn)一步分析于2.2節(jié)中。

2.2 吸附機(jī)制

2.2.1 初始pH影響

在磷酸鹽溶液的吸附體系中，其初始pH不僅影響磷酸鹽的擴(kuò)散平衡[式(1)～式(4)][30]，也會影響吸附劑的表面電荷[31-32]。實驗選用的黃土顆粒的pHzpc=3.2（表1），即當(dāng)初始pH≤3.2時黃土顆粒表面發(fā)生質(zhì)子化反應(yīng)[式(5)]帶正電荷，反之則發(fā)生去質(zhì)子化反應(yīng)[式(6)]帶負(fù)電荷[33]。

(2)

(3)

(5)

(6)

黃土顆粒在不同初始pH的等含磷量水解尿液和磷酸鹽溶液中的磷吸附容量如圖3所示。對于磷酸鹽溶液，當(dāng)其初始pH由4.0增加到9.2時，黃土顆粒的磷吸附容量緩慢下降，初始pH為4.0時的磷吸附容量最大，達(dá)到1.49mg/g；隨著初始pH進(jìn)一步由9.2升高到12.0，其對磷的吸附容量由1.34mg/g急速下降到0.38mg/g。這主要是由于隨著初始pH的升高，黃土顆粒表面去質(zhì)子化作用越強[式(6)]，所帶負(fù)電荷數(shù)量越多，對磷酸鹽（H2PO42–、HPO4–和PO43–）的靜電排斥作用越強，說明靜電作用是黃土顆粒吸附磷酸鹽溶液中磷的主要作用機(jī)制，這同PARK等[28]的報道相一致。

然而，對于水解尿液（圖3），當(dāng)初始pH由4.0升高到10.0，黃土顆粒對磷酸鹽的吸附容量快速增大，當(dāng)初始pH為10.0（與水解尿液原始pH值相近）時達(dá)到最大5.28mg/g。隨著初始pH進(jìn)一步升高到12.0，吸附能力呈下降趨勢。與磷酸鹽溶液相比較，黃土顆粒在不同初始pH的水解尿液中呈完全不同的吸附規(guī)律（圖3），說明黃土顆粒在后者中吸附磷酸鹽主要作用機(jī)制與前者是不同的。

當(dāng)4.0≤初始pH≤10.0時，黃土顆粒表面的金屬氧化物發(fā)生水解反應(yīng)[式(7)]，可提供羥基（—OH）和金屬離子（M(2y/x)+）。一方面，去質(zhì)子化后的黃土顆粒表面部分≡M—OH官能團(tuán)可通過與磷酸鹽（H2PO4–和HPO42–）發(fā)生單原子單核配位[式(8)]、多原子單核配位[式(9)]和多原子多核配位絡(luò)合反應(yīng)[式(10)，羥基與磷酸根配位交換]來吸附磷酸鹽[34]。另一方面，根據(jù)2.1節(jié)中吸附后黃土顆粒表面簇?fù)淼那驙钗镔|(zhì)的EDS分析結(jié)果（圖2），磷酸鈣沉淀反應(yīng)可能是另一個主要作用機(jī)制。在堿性條件下，黃土顆粒表面的Ca2+和水解尿液中OH–、HPO42–發(fā)生化學(xué)反應(yīng)[式(11)]，形成磷酸鈣沉淀，其中以熱力學(xué)穩(wěn)定性最高的羥基磷酸鈣[Ca10(OH)2(PO4)6·6H2O，HAP]最為可能[35]。另外，該反應(yīng)僅在溶液pH≥7.0時發(fā)生且在pH≥9.0時條件最優(yōu)，這可以進(jìn)一步解釋隨著初始pH的升高黃土顆粒對水解尿液中磷酸鹽的吸附能力越強且在初始pH為10.0時達(dá)到最大（圖3）。

單原子單核配位

(8)

多原子單核配位

多原子多核配位

(10)

其中，M是金屬物質(zhì)，如Ca、Mg、Al或Fe。

當(dāng)初始pH≥11.0時，黃土顆粒對水解尿液中磷酸鹽的吸附能力減弱（圖3），一方面是由于其表面逐漸增強的負(fù)電荷會加大其與磷酸鹽間的靜電斥力作用；另一方面是因為高濃度的OH–和磷酸鹽（HPO4–和PO43–）間的競爭吸附作用不利于其對磷酸鹽的吸附。然而，在此條件下，黃土顆粒對水解尿液中磷酸鹽的吸附能力仍明顯強于磷酸鹽溶液（圖3），主要是因為水解尿液中含有高濃度的氨氮（表1），其可能與磷酸鹽及黃土顆粒水解的鎂離子[式(7)]發(fā)生反應(yīng)生成MAP[式(12)]，該反應(yīng)在pH≥7.0時發(fā)生，且在pH≥10.0時條件最優(yōu)[36]。結(jié)果表明，水解尿液中氨氮會促進(jìn)黃土顆粒對磷酸鹽的吸附作用。

—→(12)

2.2.2 XPS分析

為了進(jìn)一步證實2.2.1節(jié)中所討論的黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽的主要作用機(jī)制，對吸附前后黃土顆粒的表面進(jìn)行了XPS掃描分析（包括全掃描和P 2p、Ca 2p和 O 1s高精度掃描），如圖4所示。其中，圖4(a)比較了吸附前后黃土顆粒表面的XPS全掃描譜圖，可以看出相比于吸附前，吸附后黃土顆粒表面XPS譜圖上明顯多出P 2p峰，揭示了其表面吸附磷的事實。

圖4(b)為吸附后黃土顆粒表面的高精度的P 2p峰（133.1eV）及其對應(yīng)的兩個單峰：PO43–峰（132.9eV）和HPO42–峰（133.8eV）[22, 37]，兩者比例分別為64.2%和35.8%，說明黃土顆粒在此條件下吸附的磷酸鹽主要以PO43–和HPO42–形態(tài)為主且以PO43–占優(yōu)，這與該pH條件下磷酸鹽的擴(kuò)散平衡是一致的[式(2)、式(3)]。圖4(c)比較了吸附前后黃土顆粒表面Ca 2p峰，經(jīng)分峰后分析發(fā)現(xiàn)一個新Ca 2p峰（347.2eV）出現(xiàn)在吸附后黃土顆粒表面。另外，經(jīng)比較，HAP的XPS高精度掃描Ca 2p峰和P 2p峰的電子結(jié)合能同本研究的新Ca 2p峰（347.2eV）和P 2p峰（PO43–峰，132.9eV）是一致的[38]，說明該吸附過程中存在化學(xué)沉淀反應(yīng)且有HAP生成。

基于不同的電子結(jié)合能對應(yīng)不同的O基形態(tài)，吸附前后黃土顆粒的高精度O 1s峰（532.1eV）可以進(jìn)一步分成3個單峰（530.1eV、531.9eV和533.2eV），分別對應(yīng)于≡M—O官能團(tuán)、≡M—OH官能團(tuán)和H2O[39-40]。從圖4(d)可以看出，相比于原始黃土顆粒，吸附后黃土顆粒表面的≡M—O官能團(tuán)增加了10.2%，且≡M—OH官能團(tuán)降低了11.6%。結(jié)果表明，原始的黃土顆粒表面存在≡M—OH官能團(tuán)，其在吸附磷酸鹽后≡M—OH官能團(tuán)顯著下降且被≡M—O官能團(tuán)所替代，這也進(jìn)一步證實了原始黃土顆粒表面的≡M—OH參與了磷酸鹽的吸附 且—OH被磷酸根（H2PO4–、HPO42–和PO43–）所替代，揭示了黃土顆粒表面的≡M—OH官能團(tuán)和磷酸鹽間可能發(fā)生單原子配位[式(8)]或多原子配位絡(luò)合反應(yīng)[式(9)、式(10)]。因此，黃土顆粒吸附磷酸鹽前后的XPS分析可進(jìn)一步支持2.2.1節(jié)中的討論。

2.3 吸附特性

2.3.1 接觸時間影響及吸附動力學(xué)

黃土顆粒對水解尿液中磷酸鹽的吸附能力隨接觸時間的變化（初始pH為9.2，為25℃±2℃）如圖5所示。可以發(fā)現(xiàn)，黃土顆粒對磷酸鹽的吸附過程總體上可以分成3個階段：前1h的快速吸附、1～12h的緩慢吸附和12～24h的吸附平衡。開始階段的快速吸附過程是由于黃土顆粒表面有很多可以利用的活性吸附點位，表面吸附是磷酸鹽吸附的主要作用，然而隨著吸附的進(jìn)行，黃土顆粒表面的不飽和吸附點位逐漸減少，吸附速率逐漸緩慢直到吸附平衡。

為了進(jìn)一步明確黃土顆粒對水解尿液中磷酸鹽吸附過程的特點，運用偽一級動力學(xué)模型[式(13)]和偽二級動力學(xué)模型[式(14)]分別對其動力學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合[13, 41]。

(14)

式中，1為偽一級反應(yīng)速率常數(shù)，h–1；2為偽二級反應(yīng)速率常數(shù)，g/(mg·h)；為接觸時間，h；q為時刻磷酸鹽吸附量，mg/g；e為平衡時磷酸鹽吸附量，mg/g。

表2給出了上述兩種吸附動力學(xué)模型的擬合參數(shù)和相關(guān)性系數(shù)，其中偽二級動力學(xué)模型擬合見圖5。結(jié)果顯示，偽二級動力學(xué)模型擬合的相關(guān)性系數(shù)（22=0.998）明顯高于偽一級動力學(xué)的相關(guān)性系數(shù)（12=0.914），且其計算的磷酸鹽平衡吸附容量為5.34mg/g，這同實驗值5.28mg/g相近。結(jié)果表明，黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽的過程符合偽二級動力學(xué)模型。因此，相比于物理吸附，該吸附過程中化學(xué)吸附起主要作用[18]，這同2.1節(jié)及2.2節(jié)的論述是一致的。

表2 黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽的動力學(xué)和等溫線模型主要參數(shù)及相關(guān)性系數(shù)

2.3.2 吸附等溫線

另外，為了確定黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽的最大吸附能力及更好理解該過程的吸附機(jī)制，利用Langmuir[式(15)]和Freundlich[式(16)]等溫線方程來擬合其在常溫（25℃±2℃）時不同初始濃度條件下的平衡濃度與飽和吸附容量間的關(guān)系[42-43]。

(16)

式中，e為吸附平衡時黃土顆粒吸附磷酸鹽的吸附量，mg/g；max為理論上能達(dá)到的最大吸附量，mg/g；e為吸附平衡時水解尿液中磷酸鹽濃度，mg/L；L為Langmuir吸附等溫線方程中與吸附能有關(guān)的常數(shù)，L/mg；F為Freundlich吸附等溫線方程中可揭示吸附劑吸附能力的常數(shù)，其通常與吸附劑的理化特性及環(huán)境溫度有關(guān)，mg/g；為與吸附強度有關(guān)的常數(shù)。

圖6為常溫下黃土顆粒吸附不同初始磷酸鹽濃度的水解尿液的吸附平衡數(shù)據(jù)及其Langmuir 和Freundlich 吸附等溫線擬合圖，其相應(yīng)的擬合參數(shù)和相關(guān)性系數(shù)見表2。結(jié)果顯示，相比于Langmuir吸附等溫線（L2=0.927），F(xiàn)reundlich吸附等溫線模型（F2=0.990）能更好地擬合該吸附過程，表明水解尿液中磷酸鹽吸附于黃土顆粒表面的過程可能不是發(fā)生在均勻的單層上，而是發(fā)生在更加復(fù)雜的不規(guī)則多層中[44]。原始黃土顆粒的不規(guī)則表面[圖1(a)]可能含有許多種不同類型的吸附點位，兩個或多個不同的吸附點位可能同時作用于磷酸鹽的吸附（包括絡(luò)合反應(yīng)和化學(xué)沉淀），相關(guān)研究也有類似報道[30]。

對于Freundlich等溫線模型，1/是反映吸附強度的指標(biāo)，其數(shù)值位于0.1～1說明該吸附過程易于發(fā)生[45]。本研究對應(yīng)的 1/數(shù)值為0.34（表2），說明黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽是易于發(fā)生的。另外，表3比較了天然黃土顆粒和其他黏土礦物/工業(yè)廢渣型吸附劑材料的磷酸鹽最大吸附容量。相比于天然高嶺土[18]（0.56mg/g）、鹿沼土[46]（1.14mg/g）、天然和改性膨潤土[20-21]（1.90mg/g和4.12mg/g）、天然沸石[47]（2.19mg/g）、凹凸棒土[22]（2.41mg/g）和天然坡縷石[23]（3.73mg/g）等黏土礦物和赤泥[16]（1.11mg/g），黃土顆粒對磷酸鹽的吸附容量明顯占優(yōu)，達(dá)到5.71mg/g，且能和傳統(tǒng)優(yōu)質(zhì)磷吸附材料磁鐵礦[48]（5.03mg/g）、粉煤灰[17]（6.60mg/g）及酸改性后的坡縷石[23]（6.64mg/g）相當(dāng)，進(jìn)一步證實天然黃土顆粒具有用于實際水解尿液/廢水中磷酸鹽回收的潛力。

表3 天然黃土顆粒和其他黏土礦物/工業(yè)廢渣型吸附材料的磷酸鹽最大吸附容量比較

3　結(jié)論

黃土顆粒作為一種天然黏土礦物，在最優(yōu)條件下可高效地從水解尿液中回收磷酸鹽。水解尿液的初始pH是影響黃土顆粒磷酸鹽吸附容量的關(guān)鍵因素，研究發(fā)現(xiàn)，其最大吸附容量發(fā)生于初始pH為10.0時（原始水解尿液向堿性微調(diào)），可達(dá)到5.28mg/ g。黃土顆粒吸附水解尿液中磷酸鹽主要是通過≡M—OH官能團(tuán)與磷酸根的配位交換反應(yīng)、羥基磷酸鈣沉淀反應(yīng)及磷酸銨鎂沉淀反應(yīng)來進(jìn)行且水解尿液中的高濃度氨氮對磷酸鹽的吸附具有促進(jìn)作用。另外，該吸附過程符合偽二級動力學(xué)方程且吸附規(guī)律符合Freundlich吸附等溫方程。

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Performances and mechanisms of phosphate adsorption from hydrolysis urine onto Chinese loess soil

JIANG Shanqing1，2，3，WANG Xiaochang1，2，3

（1International Science & Technology Cooperation Center for Urban Alternative Water Resources Development，Xi’an 710055，Shaanxi，China；2Key Lab of Northwest Water Resource，Environment and Ecology，MOE，Xi’an 710055，Shaanxi，China；3School of Environment and Municipal Engineering，Xi’an University of Architecture and Technology，Xi’an 710055，Shaanxi，China）

Source separation of human urine coupled with phosphorus（P）recovery could decrease 50% of P present in wastewater and promote a sustainable recyclability and management of P resource. In this study，Chinese loess particle（≤100μm）without physical or chemical modification was used as an adsorbent for adsorption and recovery of phosphate from hydrolysis urine. Batch experiments were conducted for investigating the adsorption capacity of loess particle and the mechanisms of adsorption processes. In addition，adsorption kinetics and isotherms，as well as the major influencing factors such as initial pH and contact time were investigated. The results revealed that loess particle was a cost-effective adsorbent for phosphate adsorption from hydrolysis urine under the optimal conditions. The initial pH of hydrolysis urine was the key factor for phosphate adsorption capacities of loess particle，and the maximum phosphate adsorption capacities was 5.28mg/g at an initial pH of 10.0. Differing with the electrostatic repulsion of phosphate adsorption from synthetic phosphate solution onto loess particle，the processes of phosphate adsorption from hydrolysis urine onto loess particle were mainly based on the action of inner-sphere ligand exchange between ≡M—OH groups and phosphate，calcium phosphate precipitation reaction and magnesium ammonium phosphate precipitation reaction. In addition，the presence of ammonium nitrogen in hydrolysis urine had an obvious positive effect on the adsorption of phosphate. Furthermore，the adsorption processes of phosphate onto loess particle was well described by pseudo-second-order kinetic model（22=0.998） and Freundlich isotherm model（F2=0.990）.

loess particle；adsorption；ligand exchange；precipitation；kinetics；isotherm

O647.3

A

1000–6613（2017）07–2667–09

10.16085/j.issn.1000-6613.2016-2124

2016-11-17；

2016-12-26。

國家自然科學(xué)基金重點項目（50838005）及國家水體污染控制與治理科技重大專項項目（2013ZX07310-001）。

蔣善慶（1988—），男，博士研究生，主要從事廢水資源化回收與利用研究。E-mail：jiangshanqing @live.xauat.edu.cn。